Radon-Dosiskoeffizienten

Strahlenschutzkommission Geschäftsstelle der Strahlenschutzkommission Postfach 12 06 29 D-53048 Bonn http://www.ssk.de Radon-Dosiskoeffizienten Empfehlung der Strahlenschutzkommission Verabschiedet in der 290. Sitzung der Strahlenschutzkommission am 05./06. Dezember 2017

Radon-Dosiskoeffizienten 2 Vorwort Der Schutz vor den schädigenden Wirkungen von Radon ist seit einigen Jahren verstärkt in den Fokus von Strahlenschutzbetrachtungen gerückt. Auch das neue Strahlenschutzgesetz (StrlSchG) sieht umfangreiche Regelungen zum Schutz vor Radon an Arbeitsplätzen und in Aufenthaltsräumen vor. Ein bisher nur unzureichend gelöstes Problem im Zusammenhang mit Radon-Expositionen ist die Konversion bzw. Umrechnung von Expositionsgrößen in Dosisgrößen. Hierzu liegen zwar eine Reihe von Vorschlägen und Empfehlungen der Internationalen Strahlenschutzkommission (ICRP) vor; eine abschließende internationale Abstimmung hierzu ist jedoch noch nicht erfolgt. Vor diesem Hintergrund hat das Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz, Bau und Reaktorsicherheit (BMUB) die Strahlenschutzkommission (SSK) um eine Empfehlung gebeten, welche Dosiskonversion für die Exposition der Bevölkerung und die berufliche Exposition durch Radon in Deutschland in den nächsten Jahren unter den gegebenen Randbedingungen genutzt werden sollte. Zur Erarbeitung eines Entwurfs der vorliegenden Empfehlung wurde die Arbeitsgruppe Radon-Dosiskoeffizient (A114) des Ausschusses Strahlenrisiko eingerichtet, der folgende Mitglieder angehörten: Prof. Dr. Joachim Breckow (Technische Hochschule Mittelhessen, Gießen) Dipl.-Phys. Markus Figel (Helmholtz Zentrum München) Prof. Dr. Claudia Fournier (Helmholtz Zentrum Darmstadt) PD Dr. Anna Friedl (Ludwig-Maximilians-Universität München) Dr. Christophe Murith (Bundesamt für Gesundheit (CH)) Dr. Dietmar Noßke (Augsburg) Prof. Dr. Werner Rühm (Helmholtz Zentrum München) Die Empfehlung enthält eine Fülle von Angaben zu verschiedenen Expositionsgrößen und -einheiten und deren Umrechnungen. Die Bezugsgröße ist in der Regel die kumulierte Aktivitätskonzentration, angegeben in der SI-Einheit von Bq h m - ³. Umrechnungen in andere Expositionsgrößen bzw. -einheiten werden in Klammern angegeben. Von dieser Regel wird an einigen Stellen abgewichen, wenn der Kontext im historischen Bezug oder bzgl. der zitierten Originalquelle eine andere Bezugsgröße verlangt. Der Stichtag zur Berücksichtigung einschlägiger Empfehlungen und Literatur ist der 13. November 2017. Empfehlungen und Literatur, die nach diesem Datum erschienen sind, finden keine Berücksichtigung. Bonn, im Februar 2018 Prof. Dr. Joachim Breckow Vorsitzender der Arbeitsgruppe Vorsitzender der Strahlenschutzkommission PD Dr. Anna Friedl Vorsitzende des Ausschusses Strahlenrisiko

Radon-Dosiskoeffizienten 3 INHALT 1 Einleitung... 4 2 Hintergrund... 5 3 Stand der wissenschaftlichen Diskussion... 8 3.1 Epidemiologische Studien... 8 3.1.1 Abschätzung eines nominellen Risikokoeffizienten für Lungenkrebsmortalität nach Exposition mit Radon und seinen Zerfallsprodukten bei Bergarbeitern... 9 3.1.2 Abschätzung eines nominellen Risikokoeffizienten für Lungenkrebsmortalität nach Exposition mit Radon und seinen Zerfallsprodukten in der Wohnbevölkerung... 11 3.2 Biokinetische und dosimetrische Studien... 12 3.2.1 Dosiskonversion: Dosimetrischer Ansatz... 13 3.2.2 Human Respiratory Tract Model (ICRP)... 13 3.2.2.1 Bereiche des Atemtrakts... 14 3.2.2.2 Deposition... 14 3.2.2.3 Mechanischer Transport... 16 3.2.2.4 Absorption... 18 3.2.2.5 Dosimetrie... 18 3.2.3 Effektive Dosis für Radon nach dem dosimetrischen Konzept der ICRP... 19 3.3 Das ICRP-Konzept... 20 3.4 Aktuelle Entwicklungen... 21 4 Bewertung des Diskussionsstands... 22 5 Empfehlung... 24 6 Literatur... 24 7 Glossar... 33

Radon-Dosiskoeffizienten 4 1 Einleitung Der Schutz vor den schädigenden Wirkungen von Radon ist seit einigen Jahren verstärkt in den Fokus von Strahlenschutzbetrachtungen gerückt. Insbesondere in der Richtlinie 2013/59/Euratom (Euratom 2014) und auch im 2017 verabschiedeten Strahlenschutzgesetz (StrlSchG 2017) nimmt der Schutz vor Radon eine bedeutende Position ein. Die vorgesehenen Regelungen beziehen sich i. d. R. auf eine Angabe zur Aktivitätskonzentration von Radon in der Umgebungsluft oder auf eine Größe für die Radon-Exposition (Aktivitätskonzentration mal Zeit). Beispielsweise ist in der Richtlinie 2013/59/Euratom und im StrlSchG der Referenzwert für Radon-222 (im folgenden Text Radon 1 genannt) in Aufenthaltsräumen und am Arbeitsplatz auf eine Aktivitätskonzentration von 300 Bq/m³ festgelegt. Diese Angaben beziehen sich also nicht auf eine Dosisgröße (z. B. auf die effektive Dosis) wie in anderen Bereichen des Strahlenschutzes. Entsprechende Strahlenschutzmaßnahmen auf der Grundlage von Aktivitätskonzentrationen erfordern demnach zunächst keine expliziten Dosiswerte. Den Hintergrund für diese Bezugnahme bilden wissenschaftliche Erkenntnisse, vor allem aus der Strahlenepidemiologie, die eine Beziehung zwischen einer Radon-Exposition und dem dadurch verursachten Strahlenrisiko herstellen. Risikobetrachtungen und Strahlenschutzregelungen zu Radon-Expositionen, die keinen Bezug zu Dosisgrößen haben, lassen sich jedoch nur schwer mit jenen aus anderen Bereichen des Strahlenschutzes in Bezug setzen. Für eine Reihe von Situationen und Fragestellungen ist es vielmehr notwendig, auf Dosisgrößen Bezug nehmen zu können. Beispielsweise erfordern Tätigkeiten mit NORM-Rückständen regelmäßige Abschätzungen der effektiven Dosis und auch für die Jahresberichte der Bundesregierung Umweltradioaktivität und Strahlenbelastung sind Dosisangaben zu Radon-Expositionen unerlässlich. Insbesondere für die Regelungen zum beruflichen Strahlenschutz bei Radon-Exposition ist eine Bezugnahme auf die effektive Dosis erforderlich und gemäß 130 Abs. 2 und 3 StrlSchG auch vorgesehen. In diesen Fällen sieht das StrlSchG vor, dass die Expositionen, die an diesen Arbeitsplätzen durch Radon auftreten, wie solche in geplanten Expositionssituationen zu behandeln sind. Demzufolge ist die Radon-Aktivitätskonzentration für bestimmte Arbeitsplätze in Innenräumen in den künftig auszuweisenden Gebieten nach 121 Absatz 1 Satz 1 des Strahlenschutzgesetzes zu ermitteln und ggf. die Exposition der Arbeitskräfte abzuschätzen. Zur Umsetzung der Richtlinie 2013/59/Euratom sieht das StrlSchG vor, dass Maßnahmen des beruflichen Strahlenschutzes zu ergreifen sind, wenn die effektive Dosis 6 msv im Kalenderjahr überschritten werden kann. Prinzipiell erfolgt eine Umrechnung aus einer Expositionsgröße in eine Dosisgröße durch sogenannte Dosiskoeffizienten (auch Dosiskonversionskoeffizienten genannt). Die derzeit gültige Strahlenschutzverordnung (StrlSchV 2001) legt in 95 Absatz 13 für den beruflichen Strahlenschutz derartige Dosiskoeffizienten fest. Die internationale Strahlenschutzkommission (International Commission on Radiological Protection, ICRP) hat in den vergangenen Jahren eine Reihe von Empfehlungen zur Radon-Dosiskonversion herausgegeben, die auf eine Änderung der bisher verwendeten Dosiskoeffizienten hinauslaufen. Da jedoch eine abschließende Empfehlung oder eine diesbezüglich international abgestimmte Übereinkunft 1 Ein weiteres Isotop des Elements Radon, das Rn-220, kann zusammen mit seinen Zerfallsprodukten in der Luft ebenfalls auftreten, falls in der Umgebung Thorium vorhanden ist. In derartigen Fällen kann die Messung von Rn-222, falls nicht auf das Vorhandensein von Rn-220 korrigiert wird, beeinflusst werden. Auch Rn-220 mit seinen Zerfallsprodukten kann zum Lungenkrebsrisiko beitragen. Die vorliegende Empfehlung konzentriert sich jedoch ausschließlich auf Rn-222.

Radon-Dosiskoeffizienten 5 derzeit noch nicht vorliegt, stellt sich die Frage nach dem weiteren Vorgehen. Im Dezember 2015 fand in Bonn ein Workshop on Radon Dose Coefficients mit Vertretern der ICRP, des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz, Bau und Reaktorsicherheit (BMUB), des Bundesamts für Strahlenschutz (BfS) und der Strahlenschutzkommission (SSK) statt, auf dem das Problemfeld erörtert und ausgeleuchtet wurde (Müller et al. 2016). Vorschläge für die Festlegung von Dosiskoeffizienten, die in Deutschland auf Verordnungsebene erfolgen wird, sind zeitnah in die laufenden Rechtsetzungsvorhaben einzubringen. Bei der Umsetzung der Richtlinie 2013/59/Euratom in nationales Recht besteht für die Mitgliedsstaaten die Möglichkeit, gebilligte Aktualisierungen der derzeitigen Dosiskoeffizienten zu verwenden. Vor diesem Hintergrund bittet das BMUB die SSK um eine Empfehlung, welche Dosiskonversion für die Exposition der Bevölkerung und die berufliche Exposition durch Radon in Deutschland in den nächsten Jahren unter den gegebenen Randbedingungen genutzt werden sollte. Der Beratungsauftrag des BMUB beinhaltet nicht, die Ergebnisse der ICRP- Beratungen vorwegzunehmen. Er bezieht sich vielmehr auf praktikable Lösungen für die Übergangszeit, bis eine entsprechende Empfehlung der ICRP vorliegt bzw. eine internationale Abstimmung erfolgt ist. 2 Hintergrund Durch Dosiskoeffizienten wird die Umrechnung einer Expositionsgröße in eine Dosisgröße ermöglicht. Im Falle einer Radon-Exposition kann die Expositionsgröße in Einheiten von Working Level Months (WLM), als kumulierte Alpha-Energiekonzentration in mj h m - ³ oder als kumulierte Rn-222-Aktivitätskonzentration in MBq h m - ³ angegeben sein (nähere Erläuterungen zu den Expositionsgrößen siehe Glossar). Als Bezugsdosisgröße dient die Organ- Äquivalentdosis der Lunge oder die effektive Dosis angegeben in msv. Der Umrechnung von Exposition zu Dosis, die als Dosiskonversion bezeichnet wird, liegen eine Reihe von Annahmen und Modellen zu Grunde. Ebenso geht eine Vielzahl von Parametern und Faktoren, wie z. B. Strahlungs- und Gewebewichtungsfaktoren, in die Berechnung ein. Die in 95 Absatz 13 der gegenwärtig noch gültigen StrlSchV (StrlSchV 2001) verankerten Dosiskoeffizienten gehen im Wesentlichen auf ICRP 65 (ICRP 1993) zurück. Dort finden sich zur Umrechnung in eine effektive Dosis die Dosiskoeffizienten 5 msv/wlm (F 7,8 msv/(mbq h m -3 )) für Arbeitsplätze und 4 msv/wlm (F 6,3 msv/(mbq h m -3 )) für Wohnungen 2. Diese Werte beinhalten Annahmen zur Expositionszeit und zum Gleichgewichtsfaktor F (bzw. zur gleichgewichtsäquivalenten Radon-Aktivität). Grundlage dieser Werte war der sogenannte epidemiologische Ansatz, der in Form der Dose Conversion Convention im Wesentlichen den Quotienten aus dem Lebenszeitrisiko für Lungenkrebsmortalität pro Radon-Exposition und dem Gesamt-Detriment (Summe aller schadensgewichteten Organ-Risikokoeffizienten) angibt (s. Abschnitt 3.1.). Das Lebenszeitrisiko wird im Folgenden auch als Life-time Excess Absolute Risk (LEAR) bezeichnet. 2 Die historische Einheit WLM ist keine SI-Einheit und sollte demzufolge keine Verwendung finden. Im vorliegenden Papier wird dennoch aus Gründen der besseren Vergleichbarkeit auf die Einheit WLM Bezug genommen, da in den zitierten Studien und Empfehlungen WLM als Einheit für die Exposition verwendet wird. In der internationalen Literatur ist die Einheit WLM nach wie vor weit verbreitet. Zu den Umrechnungen siehe Glossar

Radon-Dosiskoeffizienten 6 Beispielsweise ergibt sich der o. g. Dosiskoeffizient 5 msv/wlm (F 7,8 msv/(mbq h m -3 )) aus dem Wert für das LEAR für Lungenkrebsmortalität pro Radon-Exposition bei Bergarbeitern von 2,8 10-4 /WLM (F 4,4 10-4 /(MBq h m -3 )) (ICRP 1993) und aus dem Gesamt- Detriment für die erwachsene Bevölkerung von 5,6 10-2 /Sv aus ICRP 60 (ICRP 1991) 3 : 4 2,8 10 WLM 3 2 5 msv WLM 3,1mSv (MBq h m ) 5,6 10 Sv In ICRP 115 (ICRP 2010) und ICRP 126 (ICRP 2014) werden die Werte aktualisiert. Der nominelle Risikokoeffizient bzw. das Lungenkrebsmortalitätsrisiko 4 wird mit F 7,8 10-4 /(MBq h m -3 ) (5,0 10-4 /WLM) angegeben, was unter Anwendung der Dose Conversion Convention mit den aktuellen Risikokoeffizienten aus ICRP 103 (ICRP 2007) zu einem Dosiskoeffizienten von F 14,1 msv/(mbq h m -3 ) (9 msv/wlm) für Wohnräume bzw. zu F 18,8 msv/(mbq h m -3 ) (12 msv/wlm) für Arbeitsplätze führt (Müller et al. 2016). Dies stellt etwa eine Verdopplung der Werte für die Dosiskoeffizienten gegenüber den Werten aus ICRP 65 (ICRP 1993) dar. Eine Übersichtsdarstellung der verschiedenen Dosiskoeffizienten findet sich in Tabelle 2.1. Tab. 2.1: Dosiskoeffizienten nach den verschiedenen ICRP-Modellen (1) Risikokoeffizient (1/WLM) 2,83 10-4 (ICRP 65) 5,0 10-4 (ICRP 115) 5,0 10-4 (ICRP 115) Kategorie Detriment (10-2 /Sv) Dosiskoeffizient F (msv/(mbq h m -3 )) Dosiskoeffizient (msv/wlm) Faktor der Erhöhung Bevölkerung 7,3 ICRP 6,3 4 beruflich 5,6 60 7,8 5 Bevölkerung 7,3 ICRP 10,9 7 1,7 beruflich 5,6 60 14,1 9 1,7 Bevölkerung 5,7 ICRP 14,1 9 2,3 beruflich 4,2 103 18,8 12 2,4 Bei der Dose Conversion Convention werden zwei verschiedene Situationen in Bezug gesetzt: Das ICRP-Detriment mit Daten zur Krebsinzidenz zu den verschiedenen Organen aus einer akuten Exposition durch Niedrig-LET-Strahlung (Daten der Life Span Study, LSS, der Atombombenüberlebenden mit externer, weitgehend homogener Bestrahlung) und das Lungenkrebsmortalitätsrisiko aus einer chronischen Exposition (mit interner, nicht homogener Bestrahlung) durch Hoch-LET-Strahlung (Radon). Es ist demnach wichtig zu betonen, dass das Risiko durch Radon-Exposition unter Anwendung des LNT-Modells (Dosis- und Dosisleistungs-Effektivitätsfaktor (DDREF)= 1) ausschließlich tödlichen Lungenkrebs beinhaltet, während das Detriment aus ICRP 60 (ICRP 1991) und ICRP 103 (ICRP 2007) unter Anwendung eines DDREF von 2 auch die Induktion von nicht-tödlichen Krebserkrankungen, den Verlust von Lebenszeit und Lebensqualität, sowie die Induktion von Keimbahnschäden 3 Dies entspricht der in 95 (13) StrlSchV angegebenen Umrechnung zum Radon-Dosiskoeffizienten unter Verwendung von 0,64 MBq h 1WLM, wobei der Gleichgewichtsfaktor als F=0,4 gesetzt wird. 3 F m 4 In ICRP 115 wird diese Größe sowohl als nominal risk coefficient als auch als nominal probability coefficient oder als life-time excess absolute risk (LEAR) bezeichnet. Es handelt sich hierbei um das zusätzliche absolute Risiko, an Lungenkrebs zu sterben, pro Exposition. Gemäß dem üblichen Vorgehen der ICRP gelten die Risikokoeffizienten für eine Referenzbevölkerung. Das bedeutet auch, dass keine getrennte Bewertung für Raucher und Nichtraucher vorgenommen wurde.

Radon-Dosiskoeffizienten 7 umfasst. Daher steht diese Vorgehensweise in einem gewissen Widerspruch zur eigenen Argumentation der ICRP, da ja die ursprüngliche Präferenz des epidemiologischen Ansatzes in ICRP 65 (ICRP 1993) gegenüber dosimetrischen Modellen mit der schlechten Vergleichbarkeit der Risiken durch Radon-Exposition und durch die Atombomben-Explosion (LSS) begründet wurde. Zudem würde neben einer Änderung des geschätzten Lungenkrebsmortalitätsrisikos nach Radon-Exposition auch eine Änderung des Detriments für alle Krebsarten und hereditäre Effekte in der japanischen Bevölkerung zu einer Änderung des ermittelten Radon- Dosiskoeffizienten führen (vgl. Gl. (1)), was ja auch infolge der Neubewertung in ICRP 115 (ICRP 2010) der Fall war (ICRP 2014, Müller et al. 2016). Eine solche Abhängigkeit wäre allerdings konzeptionell schwierig zu vermitteln, wenn die effektive Dosis als eine Art von Dosis (d. h. eine physikalische, messbare Quantität) missverstanden würde und nicht als eine Größe, die für Zwecke des Strahlenschutzes das Risiko abbilden soll. Neben dem epidemiologischen Ansatz wird in ICRP 115 (ICRP 2010) hauptsächlich der sogenannte dosimetrische Ansatz verfolgt (vgl. Abschnitt 3.2.2). Hier kommen verschiedene biokinetische Modelle zur Anwendung, unter denen das in ICRP 66 (ICRP 1994) entwickelte und in ICRP 130 (ICRP 2015) modifizierte Human Respiratory Tract Model (HRTM) besondere Berücksichtigung findet (siehe Abschnitt 3.2.3). Ein solcher dosimetrischer Ansatz wird von der ICRP in einem gemeinsamen konzeptionellen Rahmen auch für alle anderen Radionuklide verwendet. Das Modell beschreibt die Verteilung des Radons und seiner Zerfallsprodukte im menschlichen Körper als Funktion der Zeit und unter Berücksichtigung der physikalischen und chemischen Eigenschaften aller involvierten Radionuklide. Damit lassen sich für alle Organe des menschlichen Körpers die zeitabhängigen Aktivitätskonzentrationen bei Inhalation berechnen. In Verbindung mit auf Monte-Carlo-Methoden basierenden Strahlungstransportprogrammen sowie detaillierten Computermodellen des menschlichen Körpers kann man dann für jedes Organ die entsprechende Energiedosis berechnen. Unter Verwendung der Strahlungs- und Gewebe-Wichtungsfaktoren lässt sich dann die mit der Inhalation von Radon und seinen Zerfallsprodukten verbundene effektive Dosis berechnen. Das Resultat ist ein Radon- Dosiskoeffizient als Angabe der effektiven Dosis bei einer gegebenen Radon-Aktivitätskonzentration bzw. Radon-Exposition. Im Gegensatz zum epidemiologischen Ansatz ist ein auf diese Weise ermittelter Dosiskoeffizient unabhängig von dem durch die Radon-Exposition verursachten Lungenkrebsrisiko. Die Verknüpfung mit diesem geschieht dann wie bei jeder anderen Strahlenexposition ausschließlich über den schadensgewichteten nominellen Risikokoeffizienten, d. h. über das Gesamt-Detriment aus ICRP 103 (ICRP 2007). Mit dem dosimetrischen Ansatz werden in ICRP 115 (ICRP 2010) Dosiskoeffizienten von F 18,8 msv/(mbq h m -3 ) (12 msv/wlm) bis F 32,8 msv/(mbq h m -3 ) (21 msv/wlm) für Arbeitsplätze (je nach Tätigkeit) und F 21,9 msv/(mbq h m -3 ) (14 msv/wlm) für Wohnräume ermittelt. Wenngleich grundsätzlich der dosimetrische Ansatz bevorzugt wird (ICRP 2010), weist die ICRP in der späteren Publikation 126 (ICRP 2014) auf die gute Übereinstimmung von epidemiologischem Ansatz und dosimetrischem Ansatz hin ( A dose coefficient of 11 msv per WLM has been obtained for exposures in mines using the dosimetric approach, essentially the same as obtained by the dose conversion ). Obschon ohne Bezug auf die Dosis, hebt sie ebenso hervor, dass die Risikoschätzungen aus den Bergarbeiterstudien mit den Indoor-Studien zur häuslichen Radon-Exposition (z. B. Darby et al. 2005) gut übereinstimmen. In künftigen ICRP-Empfehlungen zur Radon-Exposition soll auf die Verwendung der Dose Conversion Convention verzichtet werden und biokinetischen Modellen, wie sie bereits für andere Radionuklide Anwendung finden, der Vorzug gegeben werden (ICRP 2014). Auf Basis solcher biokinetischer Modelle empfiehlt ICRP in Teil 3 der Publikationsserie Occupational Intakes of Radionuclides (OIR 3) (ICRP 2018) für beruflich

Radon-Dosiskoeffizienten 8 Strahlenexponierte Dosiskoeffizienten von F 16,8 msv/(mbq h m -3 ) (gerundet 10 msv/wlm) für Beschäftigte in Bergwerken bzw. in Innenräumen bei überwiegend sitzender Tätigkeit und von F 32,5 msv/(mbq h m -3 ) (gerundet 20 msv/wlm) für Beschäftigte in Innenräumen bei überwiegend körperlicher Tätigkeit bzw. in touristisch erschlossenen Höhlen (Tab. 2.2). Tab. 2.2: In OIR 3 (ICRP 2018) empfohlene Dosiskoeffizienten für beruflich Strahlenexponierte Arbeitsplatz Bergwerk, Innenräume (überwiegend sitzende Tätigkeit) Innenräume (überwiegend körperliche Tätigkeit), touristisch erschlossene Höhlen Dosiskoeffizient F (msv/(mbq h m -3 )) Dosiskoeffizient (msv/wlm) Faktor der Erhöhung gegenüber ICRP 65 16,8 10 2,0 32,5 20 4,0 Die Ermittlung der Dosiskoeffizienten in ICRP 115 (ICRP 2010) und ICRP 126 (2014) sind nicht ohne Widersprüche bzw. konzeptionelle Brüche (Müller et al. 2016). Auch neuere Daten aus den WISMUT-Studien (z. B. Kreuzer et al. 2015, 2017) oder modifizierte Berechnungen (Müller et al. 2016, Beck 2016, 2017) lassen sich nicht ohne weiteres mit den ICRP- Abschätzungen in Einklang bringen. Dies wird im Folgenden näher ausgeführt. Für die im Rahmen der vorliegenden Empfehlung zu klärende Frage nach dem Stand der Wissenschaft für die Abschätzung eines Radon-Dosiskoeffizienten sind u. a. folgende Fragen zu betrachten: Ist die Annahme einer annähernden Verdopplung des Lebenszeitrisikos für Lungenkrebsmortalität bzw. des nominellen Risikokoeffizienten für Radon-induzierten Lungenkrebs durch neuere Literatur gerechtfertigt? Wie ist der Stand der Wissenschaft bezüglich der Gleichsetzung der Risikokoeffizienten durch berufliche Exposition und durch Exposition in Wohnräumen? Wie belastbar sind die ermittelten Radon-Dosiskoeffizienten auf der Grundlage des epidemiologischen Ansatzes und des dosimetrischen Ansatzes? Wie groß sind die Unsicherheiten und wie gut sind die Übereinstimmungen? 3 Stand der wissenschaftlichen Diskussion 3.1 Epidemiologische Studien 5 Bislang ist nur für das Auftreten von Lungenkrebs ein Zusammenhang mit der Exposition mit Radon nachgewiesen; für eine Induktion von anderen Krebsarten liegen bislang keine eindeutigen Daten vor. Die ICRP argumentierte in Publikation 65 (ICRP 1993), dass sich die Abschätzung der gesundheitlichen Folgen von Strahlenexposition am besten auf epidemiologische Studien an Menschen stützen soll. Zum damaligen Zeitpunkt war zwar ein dosimetrisches Modell des Atemtraktes verfügbar (ICRP 1994), dieses wurde jedoch als noch 5 Die Expositionsangaben wurden aus den Originalarbeiten in Einheiten von WLM übernommen und für die vorliegende Empfehlung in SI-Einheiten umgerechnet (siehe Glossar)

Radon-Dosiskoeffizienten 9 in der Entwicklung begriffen angesehen. Als weiteres Problem eines dosimetrischen Ansatzes konstatierte die ICRP, dass sich nach der Abschätzung der mit der Exposition verbundenen Dosen die Abschätzung der Risiken auf die Annahmen der Life Span Study (LSS) stützen müsste. Dabei würden alle Unsicherheiten (SSK 2016) bezüglich Unterschiedlichkeit der Expositionsbedingungen (kurzzeitige Exposition mit hauptsächlich Gammastrahlung vs. Langzeitexposition mit Alphaemittern) die Abschätzung beeinflussen. Die ICRP schloss daraus, dass das dosimetrische Modell nicht für die Bewertung und Regulierung von Radon verwendet werden soll, da die Verwendung epidemiologischer Studien an radonexponierten Personen direkter und dafür besser geeignet ist als die indirekte Verwendung der Epidemiologie von niedrig-let Strahlung. Da zum damaligen Zeitpunkt nur wenige Studien mit geringer statistischer Power zu den Folgen von Radon-Exposition in Gebäuden verfügbar waren, stützte die ICRP ihre Abschätzung hauptsächlich auf epidemiologische Studien an Uranbergarbeitern. Aus den verfügbaren Studien wurde ein nomineller Risikokoeffizient für Lungenkrebsmortalität pro Radon-Exposition von F 4,4 10-4 /(MBq h m -3 ) bzw. 7,8 10-5 /(mj h m -3 ) (2,8 10-4 /WLM) für berufliche Exposition bestimmt. Die ICRP sah keine Hinweise auf einen über die generelle Unsicherheit der Abschätzungen hinausgehend abweichenden Risikokoeffizienten für die allgemeine Bevölkerung. Aus Gründen der Konformität mit den Regularien aus ICRP 60 (ICRP 1991) wurde der nominelle Risikokoeffizient für Lungenkrebsmortalität in ein Detriment umgewandelt, indem beide Größen gleichgesetzt wurden. Da die meisten Arbeiter neben Radon auch weiteren Quellen ionisierender Strahlung ausgesetzt sind, erkannte die ICRP die Notwendigkeit, eine Konversion von Exposition zu effektiver Dosis einzuführen. Diese Konversion wurde durch den direkten Vergleich der Werte des Detriments, die mit Radon-Exposition bzw. mit effektiver Dosis assoziiert sind, erreicht. Das damalig gültige Detriment nach ICRP 60 (ICRP 1991) war 5,6 10-2 /Sv für Arbeiter und 7,3 10-2 /Sv für die Bevölkerung. Das Detriment pro Radon-Exposition wurde, wie oben beschrieben, als F 4,4 10-4 /(MBq h m -3 ) (2,8 10-4 /WLM) sowohl für Arbeiter als auch die für Bevölkerung bestimmt. Daraus ergibt sich, dass 1 MBq h m -3 äquivalent zu einer effektiven Dosis von F 7,8 msv für Arbeiter und F 6,3 msv für die Bevölkerung ist. 1 WLM entspricht dann etwa 5 msv für Arbeiter und etwa 4 msv für die Bevölkerung. Diese Konversionen werden Dose Conversion Conventions genannt. In ICRP 115 (ICRP 2010) wurde aufgrund neuerer epidemiologischer Studien der nominelle Risikokoeffizient für Lungenkrebsmortalität pro Exposition von F 4,4 10-4 /(MBq h m -3 ) (2,8 10-4 /WLM) für berufliche Exposition auf F 7,8 10-4 /(MBq h m -3 ) (5 10-4 /WLM) heraufgesetzt. Zusammen mit den im Zuge von ICRP-103 (ICRP 2007) um ca. 25 % reduzierten Detrimentwerten führt diese Änderung bei Anwendung der Dose Conversion Convention zu einer Schätzung der effektiven Dosis von F 18,8 msv/(mbq h m -3 ) (12 msv/wlm) für Arbeiter und F 14,1 msv/(mbq h m -3 ) (9 msv/lm) für die Bevölkerung, das heißt zu 2,3 bis 2,4 mal höheren Werten der effektiven Dosis bei gleicher Exposition als in ICRP 65 angegeben. Für die im Rahmen der vorliegenden Empfehlung zu klärende Frage nach dem Stand der Wissenschaft für die Abschätzung des Risikos für Lungenkrebsmortalität nach Radon- Exposition ist zuerst zu klären, ob die Annahme einer annähernden Verdopplung des nominellen Risikokoeffizienten für Radon-induzierten Lungenkrebs durch die Literatur gerechtfertigt wird. 3.1.1 Abschätzung eines nominellen Risikokoeffizienten für Lungenkrebsmortalität nach Exposition mit Radon und seinen Zerfallsprodukten bei Bergarbeitern Für die Risikoabschätzung bei Uranbergarbeitern standen für ICRP 65 (ICRP 1993) sieben Kohorten zur Verfügung, mit insgesamt ca. 31 000 Arbeitern. Das gewichtete durchschnittliche zusätzliche relative Risiko (Excess Relative Risk; ERR) pro Exposition war 0,0134 (0,0082-

Radon-Dosiskoeffizienten 10 0,0213 95 % Konfidenzintervall (KI)) pro WLM. In dem verwendeten epidemiologischen Modell wurde die Expositionsrate nicht als sogenannter Effect Modifier 6 berücksichtigt. In den darauf folgenden Jahren wurden mehrere umfassende Analysen, mit aktualisierten Daten dieser Kohorten und z. T. mit neuen Kohorten veröffentlicht (Lubin et al. 1994, NRC 1999, UNSCEAR 2009). Diese drei Publikationen ergaben untereinander bei Berücksichtigung der Gesamtkohorten ähnliche ERR pro Exposition, die jedoch überraschenderweise weniger als halb so hoch waren als der in ICRP 65 (ICRP 1993) ermittelte ERR pro Exposition. Allerdings lassen sich die ERR-Werte nicht direkt vergleichen, da die zugrunde liegenden Charakteristiken der Kohorten und damit mögliche Effekt Modifier sich unterschieden (erreichtes Alter, Dauer des Follow-up etc.). Vielmehr müssen unter Anwendung von Projektionsmodellen und verschiedenen Annahmen zu Expositionssituation und Hintergrundraten der Krebsmortalität die Lebenszeitrisiken geschätzt werden. Diese sind dann mit entsprechend hohen Unsicherheiten behaftet. Die ICRP hat hier vor allem diejenigen Studien berücksichtigt, die von Populationen mit niedrigen kumulativen Expositionen, langem Follow-up und guter Datenqualität gewonnen wurden. Generell liegen die geschätzten ERR pro Exposition für Kohorten mit niedriger Expositionsrate höher als diejenigen für Kohorten mit hoher Expositionsrate (inverser Expositionsraten-Effekt), wie auch in einer eingebetteten case-control Studie an tschechischen, französischen und deutschen Bergarbeitern bestätigt wurde (Hunter et al. 2015). Daher bezog sich die ICRP in Publikation 115 (ICRP 2010) für Schätzungen des LEAR pro Exposition für Lungenkrebs-Mortalität auf Untergruppen der genannten Kohorten mit niedriger Exposition. Werden für die LEAR-Schätzungen dieselben Expositions-Szenarien angewendet wie in ICRP 65 angenommen, ergaben sich Werte von F 8,3 10-4 /(MBq h m -3 ) (5,3 10-4 /WLM) nach dem BEIR VI-Modell, und F 6,9 10-4 /(MBq h m -3 ) (4,4 10-4 /WLM) nach dem Modell für die gemeinsame französisch-tschechische Kohorte (Tomášek et al. 2008). ICRP konstatiert, dass der Anstieg der LEAR-Schätzungen z. T. auf die Beschränkung auf chronische Expositionen mit niedriger Dosisrate zurückzuführen ist, z. T. auf die erhöhten geschätzten ERR pro Exposition in den neueren Studien (die so aber im Dokument nicht gezeigt wurden). Weitere Studien und Analysen zeigten, dass LEAR-Schätzungen empfindlich auf Variationen der gewählten Modelle sowie die angenommenen Hintergrundraten reagieren; so wurden Werte zwischen F 4,7 10-4 /(MBq h m -3 ) (3 10-4 /WLM) und F 10,9 10-4 /(MBq h m -3 ) (7 10-4 /WLM) berichtet (ICRP 2010). Basierend auf diesen Überlegungen empfahl die ICRP in der Publikation 115 (ICRP 2010) einen nominellen Risikokoeffizienten für tödlichen Lungenkrebs von F 7,8 10-4 /(MBq h m -3 ) (5 10-4 /WLM), was ungefähr einer Verdoppelung gegenüber dem Wert aus der Publikation ICRP 65 (ICRP 1993) entspricht. Angesichts der großen Unsicherheiten sind die o. g. Annahmen der ICRP eines erhöhten nominellen Risikokoeffizienten auf Basis der vorliegenden Daten nach Auffassung der SSK jedoch nicht zwingend. Konstanz ist ein hohes Gut im Strahlenschutz, so dass Änderungen nur auf Basis sehr gut belegter neuer Erkenntnisse eingeführt werden sollten. Das Gesamt-Detriment in ICRP 103 (ICRP 2007) und das LEAR für Lungenkrebsmortalität in ICRP 115 (ICRP 2010) wird jeweils in mehreren Schritten berechnet. Die Berechnung hängt dabei für beide Größen von einer Vielzahl von Annahmen und Parametern ab, die das Ergebnis und damit die Gesamtunsicherheit beeinflussen. Zu diesen Annahmen und Parametern gehören: Wahl des Risikomodells und modifizierender Faktoren (Alter, Geschlecht, Zeit seit Exposition), Größe und Aussagekraft der gewählten Studienpopulation, betrachtete Erkrankung 6 Effect Modifier sind Faktoren, die den Einfluss der Exposition auf den zu untersuchenden Effekt in verschiedenen Subgruppen der Population modifizieren, z. B. Alter bei Exposition, Zeit seit Exposition, Expositionsrate o. ä.

Radon-Dosiskoeffizienten 11 (Krebs und Erbkrankheiten vs. Lungenkrebs; Inzidenz vs. Mortalität), Wahl der zugrunde liegenden Referenzpopulation, Annahmen über Lebensdauer und Expositionsszenario, Wahl der Gewichtungsfaktoren für schadensgewichtetes Detriment (Letalitätsfaktor, Faktor für die Einschränkung der Lebensqualität, Faktor für den relativen Verlust an Lebenserwartung), DDREF sowie Annahmen zur Interaktion von Radon und Rauchen für Risikotransfer (multiplikativ oder additiv). Von besonderer Bedeutung ist dabei, dass in den Auswertungen zu ICRP 115 (ICRP 2010) die größte weltweit verfügbare Uranbergarbeiter-Kohorte, die WISMUT-Kohorte, nicht berücksichtigt werden konnte. Kreuzer et al. (2015, 2017) führten umfangreiche Analysen zum radonbezogenen zusätzlichen relativen Lungenkrebsrisiko bei niedrigen Expositionen und Expositionsraten unter Berücksichtigung von Faktoren, die dieses Risiko beeinflussen (Zeit seit Exposition, Alter bei Exposition, Rauchen) in der deutschen WISMUT-Uranbergarbeiter- Kohorte durch. Bislang wurden noch keine LEARs hierzu für die WISMUT-Kohorte veröffentlicht. Vorläufige Ergebnisse deuten auf ca. 50 % geringere LEAR-Werte hin als in ICRP 115 (ICPR 2010) bestimmt wurden; allerdings sind die zu erwartenden Konfidenzintervalle groß, so dass Überlappung erwartet wird (Müller et al. 2016, Kreuzer et al. 2017). Vor diesem Hintergrund hält es die SSK für sinnvoll, vor einer Festlegung der nominellen Risikokoeffizienten eine mit den anderen Bergarbeiterstudien vergleichbare Auswertung der WISMUT-Studie abzuwarten. 3.1.2 Abschätzung eines nominellen Risikokoeffizienten für Lungenkrebsmortalität nach Exposition mit Radon und seinen Zerfallsprodukten in der Wohnbevölkerung Aus mehreren Gründen ist ein Vergleich der Risikokoeffizienten zwischen Uranbergarbeitern und Wohnbevölkerung komplex (unterschiedliche epidemiologische Studientypen, Exposition in abgeschlossener Periode vs. andauernde Exposition, etc.). ICRP 65 (ICRP 1993) diskutiert verschiedene Faktoren, die den Risikokoeffizienten für Bergarbeiter und Wohnbevölkerung bei gleicher Aktivitätskonzentration beeinflussen könnten, wie die Altersverteilung, Partikelgrößen, Bindung der Radonfolgeprodukte an Staubpartikel etc. Aufgrund der Unsicherheiten schloss ICRP 65 (ICRP 1993) jedoch, dass eine Festlegung eines eigenen Risikokoeffizienten für die Wohnbevölkerung nicht gerechtfertigt sei. ICRP 115 (ICRP 2010) betrachtete zur Abschätzung der Risikokoeffizienten für die radonexponierte Wohnbevölkerung eine Reihe von epidemiologischen Studien, die seit den späten 1980er Jahren durchgeführt wurden, die jedoch für sich alleine betrachtet limitierte statistische Power aufwiesen. Weiter führten gepoolte Studien mit Daten aus Europa (Darby et al. 2005), Nordamerika (Krewski et al. 2005, 2006) und China (Lubin et al. 2004). Im Gegensatz zu beruflichen Expositionen dauert die Exposition bei Wohnbevölkerung ein Leben lang an, sie kann aber zu verschiedenen Zeitpunkten deutlich variieren. Bei den genannten Studien wurden für die Teilnehmer gewichtete durchschnittliche Aktivitätskonzentrationen in allen Wohnungen berechnet, die im Zeitraum von 5 Jahre bis 34 Jahre bzw. 5 Jahre bis 30 Jahre vor der Diagnose bewohnt wurden. Man beachte, dass das erreichte Alter und damit die Gesamtdauer der häuslichen Radon- Exposition in diesen Studien keinen signifikanten Einfluss auf das ermittelte Risiko pro Aktivitätskonzentration hatten. Die ermittelten Risikoschätzer wurden daher pro Aktivitätskonzentration angegeben, nicht pro Exposition (das heißt, ohne Bezug auf die Expositionsdauer). Die genannten gepoolten Studien ergaben sehr ähnliche und statistisch kompatible relative Risikoschätzer (ERR pro Aktivitätskonzentration) von 0,08 (0,03-0,16 95 % KI), 0,11 (0,00-0,28 95 % KI) und 0,13 (0,01-0,36 95 % KI)/(100 Bq m -3 ) für Europa, Nordamerika, bzw. China. Der gemeinsame Schätzwert war 0,09/(100 Bq m -3 ) (UNSCEAR 2009). Wurden die

Radon-Dosiskoeffizienten 12 Unsicherheiten bei der Expositionsabschätzung berücksichtigt, stiegen die Risikoschätzwerte. So ergab sich in der europäischen Studie ein ERR pro Aktivitätskonzentration von 0,16/(100 Bq m -3 ), wenn Unsicherheiten in den Messungen der Radonaktivität berücksichtigt wurden (Darby et al. 2005). ICRP 115 (ICRP 2010) konstatiert, dass die Risikoschätzungen für Lungenkrebsmortalität von Bergarbeitern und häuslich exponierten Personen gut vergleichbar sind, und es wird ein gemeinsamer Dosiskoeffizient für berufliche Exposition und Exposition in Wohnhäusern diskutiert (Müller et al. 2016). Es muss allerdings bemerkt werden, dass die Vergleiche auf einer Reihe von Annahmen beruhen, vor allem bezüglich der Exposition. In den Bergarbeiterstudien sind die Expositionszeiträume im Allgemeinen eher kurz (z. B. durchschnittlich 5,7 Jahre in der 11 miners cohort (NRC 1999)), während bei einem typischen Alter bei Lungenkrebsdiagnose von > 50 Jahren (Darby et al. 2006) die häusliche Exposition deutlich länger ist. Expositionen, die länger als 35 Jahre zurücklagen, wurden in den Indoorstudien nicht erhoben und als vernachlässigbar eingestuft. Dies stützt sich auf Ergebnisse von Bergarbeiterstudien, die konsistent eine deutliche Abnahme des Lungenkrebsrisikos durch Radon mit zunehmender Zeit seit Exposition auch im Niedrigdosisbereich zeigen (UNSCEAR 2009). Unklar ist dabei, ob die angenommene Irrelevanz von Expositionen in der weiter zurückliegenden Vergangenheit für häusliche Exposition in ähnlicher Weise gilt wie für Exposition von Bergarbeitern. ICRP 115 (ICRP 2010) greift dies auf und schätzt für eine 30-jährige häusliche Exposition mit 100 Bq m -3 und einem zusätzlichen relativen Risiko von 0,16/(100 Bq m -3 ) ein ERR von 1,2/(100 WLM) ab, was im Bereich der ERR-Werte verschiedener Studien an Bergarbeitern mit vergleichsweise geringer Exposition liegt (0,8-2,7/(100 WLM)). Es ist augenscheinlich, dass andere Annahmen zur Zeitdauer der relevanten Exposition zu anderen Ergebnissen führen würden. Auch Chen et al. (2017) verglichen Lebenszeitrisiken, wie sie auf Basis der Risikokoeffizienten von ICRP 115 (ICRP 2010) berechnet wurden, mit verschiedenen Modellen, die sich aus epidemiologischen Pooling-Analysen zu Radon-Exposition in Wohnhäusern ergaben, und schlossen, dass die Werte aus ICRP 115 (ICRP 2010) besser mit den epidemiologischen Studien übereinstimmten als die früheren Werte aus ICRP 65 (ICRP 1993). Allerdings ist auch hier die Annahme einer relevanten Exposition nur im Zeitraum 5 Jahre bis 30 Jahre bzw. 5 Jahre bis 34 Jahre vor Diagnose implizit. Die SSK stellt fest, dass die Unsicherheiten in den epidemiologischen Studien und die vielen für einen Vergleich der Risiken zwischen Bergarbeitern und Wohnbevölkerung nötigen Annahmen eine definitive Aussage zur Gleichsetzung oder Unterschiedlichkeit der Risikokoeffizienten bei gleicher Aktivitätskonzentration und Expositionsdauer gegenwärtig nicht zulassen. Es ist daher nicht auszuschließen, dass sich die Risikokoeffizienten für Bergarbeiter und die allgemeine Bevölkerung inklusive Beschäftigten mit leichter körperlicher Arbeit in Radonvorsorgegebieten unterscheiden. 3.2 Biokinetische und dosimetrische Studien Die Inkorporation von Radongas und den Zerfallsprodukten/Tochternukliden, die in der Luft oder im Wasser ebenfalls vorhandenen sind, erfolgt über die Epithelien (Lunge, Gastrointestinaltrakt, Haut), über die Radon in den Körper diffundiert und an denen die Tochternuklide anhaften (adsorbieren). Aus dem Körper eliminiert wird Radon ebenfalls durch Diffusion und anschließend über die Ausatmung, während die Radon-Tochternuklide durch mechanischen Transport (Lunge) oder Ausscheidung den Körper verlassen. Die genannten Organe, sowie alle Organe, die mit Radon sowie Tochternukliden beim Eintritt oder bei der Eliminierung in Kontakt kommen, sind potenziell mit einem Risiko für Tumorinduktion behaftet. Zur Abschätzung des Risikos wird die effektive Dosis benötigt, für die

Radon-Dosiskoeffizienten 13 wiederum eine Kenntnis der Dosis für den gesamten Organismus sowie für einzelne Organe wichtig ist. Da direkte Messungen an menschlichen Probanden aus ethischen und logistischen Gründen schwierig und teilweise unmöglich sind, greift man im Strahlenschutz auf Modelle und Einzelmessungen der benötigten Parameter zurück, die eine Abschätzung der effektiven Dosis ermöglichen. 3.2.1 Dosiskonversion: Dosimetrischer Ansatz Der dosimetrische Ansatz zur Berechnung von Dosiskoeffizienten folgt dem generischen Vorgehen bei der Dosisberechnung in der internen Dosimetrie: Biokinetische Modelle beschreiben das zeitliche Aufenthaltsverhalten von Radionukliden nach ihrer Zufuhr in den verschiedenen Körperbereichen einschließlich ihrer Ausscheidung. Mit Hilfe dieser Modelle wird die Anzahl der Kernumwandlungen in den einzelnen Körperbereichen berechnet. Mit Hilfe von dosimetrischen Modellen wird dann die durchschnittliche Energiedosis in verschiedenen Körpergeweben berechnet, die durch die Energiefreisetzung bei Kernumwandlungen in einem bestimmten Körperbereich verursacht wird. Durch Multiplikation der jeweiligen Energiedosiswerte mit den Strahlungswichtungsfaktoren werden Organ-Äquivalentdosiswerte berechnet. Die effektive Dosis berechnet sich durch die Aufsummierung der geschlechtsgemittelten Organ-Äquivalentdosiswerte, die mit dem jeweiligen Gewebewichtungsfaktor multipliziert werden. Der Gewebewichtungsfaktor für die Lunge ist (seit seiner Einführung in ICRP 26 (ICRP 1977)) unverändert 0,12. Der dosimetrische Ansatz wurde von ICRP bisher für alle Radionuklide mit Ausnahme der Radonisotope angewandt. Eine Abweichung für Radon besteht darin, dass die effektive Dosis nicht nur pro zugeführte Aktivität (Sv/Bq) angegeben wird (für Radongas und die kurzlebigen Zerfallsprodukte getrennt), sondern auch pro Exposition (msv/wlm, msv/(bq h m -3 )) für Radon einschließlich seiner Zerfallsprodukte. In Teil 3 der ICRP-Publikationsserie Occupational Intakes of Radionuclides (ICRP 2018) wird hergeleitet, dass die effektive Dosis bei Inhalation von Radon zu mehr als 95 % durch die Lungen-Äquivalentdosis und zu mehr als 95 % durch die kurzlebigen Zerfallsprodukte bestimmt wird. Demzufolge ist das biokinetische Modell für Radongas in der Lunge weniger relevant. Im Folgenden wird deshalb das aktuelle Atemtraktmodell von ICRP, insbesondere für Inhalation von Partikeln, näher beschrieben. 3.2.2 Human Respiratory Tract Model (ICRP) Die Atemtraktmodelle, die von ICRP entwickelt wurden, berücksichtigen die Deposition von Partikeln in verschiedenen Bereichen des Atemtrakts, den mechanischen Transport in die oberen Luftwege mit anschließendem Transfer in den Verdauungstrakt durch Verschlucken, den mechanischen Transport in die regionalen Lymphknoten und die Absorption ins Blut. Diese Mechanismen waren bereits im Lungenmodell in ICRP 30 (ICRP 1979) enthalten (sehr rudimentär auch bereits in Publikation 2 (ICRP 1959)) und wurden im Human Respiratory Tract Model (HRTM) in Publikation 66 (ICRP 1994) wesentlich verfeinert. Dieses Modell wurde im ersten Band der ICRP-OIR-Serie, in Publikation 130 (ICRP 2015), modifiziert. Im Folgenden wird das aktuelle HRTM aus ICRP 30 (ICRP 1979) beschrieben.

Radon-Dosiskoeffizienten 14 3.2.2.1 Bereiche des Atemtrakts Es werden der extrathorakale und der thorakale Bereich des Atemtrakts betrachtet. Dabei wird der extrathorakale Bereich untergliedert in den vorderen Nasenbereich, ET1, und den restlichen extrathorakalen Bereich (hinterer Nasenbereich, Pharynx und Larynx), ET2. Der thorakale Bereich ist unterteilt in den Bronchialbereich (Trachea und Bronchien) bis zur Luftwege- Generation 8, BB, den Bronchiolarbereich, Generation 9 15, bb, und den Alveolarbereich, AI, den Bereich der Lunge, in dem der Luftaustausch stattfindet. Der extrathorakale Bereich des Atemtrakts (ET1 und ET2) entspricht im Lungenmodell von ICRP 30 (ICRP 1979) dem Nasopharynx-Bereich (N-P), Bronchial- und Bronchiolarbereich (BB und bb) dem Tracheobronchialen Bereich (T-B) und der Alveolarbereich (AI) dem pulmonalen Bereich (P). 3.2.2.2 Deposition Die Deposition von Partikeln in den Bereichen des Atemtrakts hängt ab von den physikalischen Eigenschaften der Partikel (durchschnittliche Größe und Größenverteilung, Dichte und Form der Partikel) und vom Atemverhalten und Alter der Person. Von den physikalischen Partikeleigenschaften wird die Deposition insbesondere durch die Partikelgröße beeinflusst. Diese wird für größere Partikelgrößen (durchschnittlich 0,3 µm) als AMAD angegeben (den aerodynamischen Durchmesser des Aktivitätsmedianwertes), für kleinere Partikelgrößen (< 0,3 µm) als AMTD (den thermodynamischen Durchmesser des Aktivitätsmedianwertes). Für die Radon-Zerfallsprodukte sind zusätzlich zwei Parameter von Interesse: der Gleichgewichtsfaktor F, der ein Maß für das Verhältnis zwischen der Aktivität von Radongas und seinen Zerfallsprodukten ist, und der sogenannte unangelagerte Anteil ( unattached fraction ), d. h. der Anteil der Radonfolgeprodukte, der sich nicht an Partikel in der Umgebungsluft anlagert. Für Innenräume und touristisch erschlossene Höhlen wurde in OIR 3 (ICRP 2018) ein Gleichgewichtsfaktor von 0,4 und für ventilierte Bergwerke von 0,2 angenommen. Der Wert für Innenräume entspricht den Annahmen in ICRP 65 (ICRP 1993) und von UNSCEAR (UN 2000). Der Anteil der unangelagerten Radonfolgeprodukte wird für Innenräume mit 0,08 (gemessen wurde ein großer Bereich zwischen 0,03 und 0,2 oder auch mehr als 0,4), für Bergwerke mit 0,01 und für touristisch erschlossene Höhlen mit 0,15 angenommen. Für diesen Anteil wurden AMTDs zwischen 0,5 nm und 1,7 nm gemessen (ICRP 2018). In OIR 3 wird ein AMTD von 1 nm angenommen. Die Partikel, an die die Radon- Zerfallsprodukte angelagert sind, können eine trimodale Größenverteilung aufweisen (Porstendörfer 2001), die mit Partikeln im nucleation mode (ultrafeine Partikel, die durch Kondensationsprozesse und chemische Reaktionen neu gebildet wurden), im accumulation mode (feine Partikel, die durch verschiedene Prozesse angereichert wurden) und im coarse mode (grobe Partikel, die insbesondere durch mechanische Prozesse entstehen können). Für Bergwerke wird in OIR 3 nur der accumulation mode mit einem AMTD von 250 nm (wobei die Messergebnisse vom Bergwerk abhängen und eine große Variabilität aufweisen) angenommen. Ebenso wird auch für touristisch erschlossene Höhlen lediglich der accumulation mode mit einem AMTD von 200 nm betrachtet. Für Innenräume beträgt in OIR 3 der AMTD für den nucleation mode (20 %) 30 nm (gemessen wurden 15 nm bis 40 nm (Porstendörfer 2001)), für den accumulation mode (80 %) 250 nm (gemessen wurden 100 nm bis 400 nm, (ICRP 2018)). Durch hygroskopisches Wachstum erhöhen sich diese Werte für Innenräume allerdings gemäß den Annahmen in OIR 3 sofort beim Einatmen um den Faktor 2. Insgesamt wurde kein Vorhandensein größerer Partikel ( coarse mode ) angenommen. OIR 3 enthält auch Untersuchungen zu Partikeleigenschaften in Wasserwerken und Thermalbädern.

Radon-Dosiskoeffizienten 15 Es werden dafür aber keine Referenzwerte festgelegt und keine Dosisberechnungen durchgeführt. Experimentell wurde die Deposition in Abhängigkeit von der Partikelgröße sowohl in Tierexperimenten als auch an menschlichen Probanden durch Atemluft-Messungen von teilweise radioaktiv markierten Partikeln untersucht. Entsprechende Messungen in menschlichen Probanden sind inzwischen wahrscheinlich aus ethischen Gründen nicht mehr weitergeführt worden; die vorliegenden Arbeiten zeigten einen diskontinuierlichen Kurvenverlauf, d. h. eine nahezu vollständige Deposition wurde bei Partikeln mit einem Durchmesser von > 5 µm und eine minimale Deposition zwischen 0,1 µm und 0,8 µm beobachtet (zusammengefasst in Abb. 3 und 4 in Stuart 1984). Wichtig für die Deposition von Radon-Zerfallsprodukten ist, dass diese bei Partikeln unterhalb 0,1 µm wieder zunimmt, wie in weiteren Studien, v. a. an Bergarbeitern des Colorado-Plateaus, gezeigt wurde (George und Breslin 1969, Holleman et al. 1969, Harley und Pasternack 1972, Stuart et al. 1970). Aus technischen Gründen schwierig ist die experimentelle Bestimmung der Deposition im pulmonalen bzw. im alveolaren Bereich des Atemtraktes (Stuart 1984), und es gibt nur sehr wenige experimentelle Daten für den Menschen zur Deposition von Partikeln im Größenbereich von Radon-Zerfallsprodukten (Wilson und La Mer 1948, Van Wijk und Patterson 1940, Lippmann und Albert 1969, Brown et al. 1950, Gessner et al. 1949), die allerdings mit Partikeln, die keine chemische Verbindung eingehen, und nicht mit radioaktiven Isotopen durchgeführt wurden. Aus den Ergebnissen wurde abgeleitet, dass die Deposition von Partikeln < 0,1 µm vor allem im pulmonalen Bereich erfolgt (Beeckmans 1965), was sich in der oben erwähnten diskontinuierlichen Abhängigkeit der Deposition von der Partikelgröße widerspiegelt. Für die Abhängigkeit der Deposition von Radon-Zerfallsprodukten von anderen Parametern, wie z. B. von der Anheftung an Trägersubstanzen, ergaben Studien an menschlichen Probanden (Harley und Pasternack 1972, Jacobi 1972, Parker 1969), dass unter bestimmten Voraussetzungen eine hohe Dosisdeposition an den Verzweigungen der größeren tracheobronchialen Luftkanäle zu erwarten ist (Nelson et al. 1971). Diese Ergebnisse sind konsistent damit, dass bei Uranbergarbeitern ein gehäuftes Vorkommen von Karzinomen im Bronchialbereich der Lunge beobachtet wurde (Archer et al. 1973, Saccomanno et al. 1996). In neueren epidemiologischen Untersuchungen wird bezüglich der Tumorart ein häufigeres Auftreten von kleinzelligen Lungenkarzinomen (SCLC, Small Cell Lung Cancer) im Vergleich zu Adenokarzinomen im Bronchialraum diskutiert (Kreuzer et al. 2000, Taeger et al. 2006). Bei der Zuordnung von Tumoren zu einer bestimmten Tumorart müssen auch die Unsicherheiten, die durch Heterogenität innerhalb eines Tumors gegeben sind, beachtet werden. Auch die Abhängigkeit der Deposition von Atmungsparametern (aerodynamischer Durchmesser, Atemvolumen, Atemfrequenz) wurde an menschlichen Probanden untersucht, allerdings nicht unter Verwendung von radioaktiven Isotopen (Lippmann und Albert 1969, Giacomelli-Maltoni et al. 1972, Foord et al. 1978, Chan und Lippmann 1980, Heyder et al. 1971, George und Breslin 1969, Holleman et al. 1969, Heyder et al. 1975, Heyder et al. 1980). Mit den unter Berücksichtigung der Ergebnisse dieser Arbeiten entwickelten Depositionsmodellen und den festgelegten Referenz-Partikeleigenschaften für die kurzlebigen Radon- Zerfallsprodukte errechnen sich folgende Depositionswerte (s. Tab. 3.1):

Radon-Dosiskoeffizienten 16 Tab. 3.1: Depositionswerte aus OIR 3 (ICRP 2018) für Radon-Zerfallsprodukte (ET1 ist der vordere Nasenbereich, ET2 hinterer Nasenbereich, Pharynx und Larynx, BB der Bronchialbereich, bb der Bronchiolarbereich und AI der Alveolarbereich) Eigenschaften der Radon- Zerfallsprodukte Deposition in den Atemtraktbereichen (%) ET1 ET2 BB bb AI Gesamt unangelagert 51,91 27,95 7,93 10,05 0,59 98,43 angelagert an Partikel im nucleation mode (Innenräume) angelagert an Partikel im accumulation mode (Innenräume) angelagert an Partikel im accumulation mode (Bergwerke) angelagert an Partikel im accumulation mode (Höhlen) 3,85 2,07 0,93 6,53 27,90 41,28 10,68 5,75 0,60 1,43 9,05 27,51 3,16 1,70 0,41 2,16 9,94 17,37 3,42 1,84 0,47 2,61 11,94 20,28 Bei Inhalation von Gasen hängt die Deposition nicht von physikalischen, sondern von chemischen Eigenschaften ab, nämlich inwieweit sie sich in den Geweben der Luftwege lösen oder mit ihnen reagieren. Für Edelgase (wie für Radongas) ist beides nicht der Fall, und es findet keine Deposition statt. In diesem Fall wird angenommen, dass die Aktivitätskonzentration in der Luft innerhalb der Luftwege der in der Umgebungsluft entspricht. Inhaliertes Radongas wird teilweise ins arterielle Blut absorbiert und in andere Körpergewebe transportiert, von wo es durch venöses Blut wieder zurück in den Atemtrakt transportiert wird, wo es teils wieder ausgeatmet wird und teils wiederum in arterielles Blut absorbiert wird. 3.2.2.3 Mechanischer Transport Aus dem vorderen Nasenbereich wird entsprechend dem Modell von ICRP 130 (ICRP 2015) (s. Abb. 3.1) die deponierte Substanz mit mechanischen Prozessen mit einer biologischen Halbwertszeit von acht Stunden entfernt; etwa 2/3 wird in den nachfolgenden Bereich des extrathorakalen Atemtrakts (ET2) transferiert, und etwa 1/3 wird wieder in die Atemluft entfernt. Aus allen thorakalen Atemtraktbereichen gibt es den mukoziliaren Transport in den extrathorakalen Bereich (Kompartiment ET2), von wo die Substanz mit einer biologischen Halbwertszeit von 10 Minuten in den Verdauungstrakt transportiert wird. Dieser mukoziliare Transport ist in den unteren Lungenbereichen langsamer als in den oberen: Die biologischen Halbwertszeiten sind 230 Tage von AI nach bb, 3,5 Tage von bb nach BB und 1,7 Stunden von BB nach ET2.